短程硝化过程中硝化速率与N2O产生速率的关系

刘越，李鹏章，彭永臻

（北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京 100124）

短程硝化过程中硝化速率与N2O产生速率的关系

刘越，李鹏章，彭永臻

（北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京 100124）

N2O是3种主要的温室气体之一，污水的生物脱氮过程是N2O产生的一个主要人为来源。通过对不同条件下生活污水短程硝化过程中N2O的产生情况进行研究，考察了短程硝化过程中硝化速率（AOR）与N2O产生速率（N2OR）之间的关系。结果表明：随着DO水平的提高，AOR逐渐上升，N2OR则呈现先增加后减少的趋势；最大N2OR出现在DO为0.6 mg·L-1时，为1.29 mg N2O-N·(g MLVSS)-1·h-1。低DO水平下AOR的提高会引起N2OR的增加；但高DO水平下较高的AOR不一定产生较多的N2O。不同条件下，N2O的产生途径不同，引起N2OR的变化。在DO较低时，N2O的产生以NH2OH/NOH途径为主，AOR的提高会促进N2O产生；随着DO的增加，N2O的产生途径主要为AOB的有氧反硝化作用，此时较高的DO水平会对这一反应造成抑制，虽然反应过程中AOR较高，但N2OR处于较低水平。

短程硝化；硝化速率；N2O产生速率；温室气体；环境；数值分析

引　言

近来，N2O作为3种最主要的温室气体之一，其强大的温室气体效应和对臭氧层较强的破坏能力使得人们对N2O的产生及排放情况越发关注。大量的研究表明，污水生物处理过程是N2O产生的一个重要的人为源，而氨氧化菌（AOB）将铵氧化成亚硝酸盐的过程是污水生物脱氮过程中N2O的一个最主要来源[1-4]。

在铵氧化过程中，N2O的产生主要包括以下几种作用[5]。

（1） AOB的反硝化作用：在此途径中，AOB利用羟胺氧化过程中的电子为电子供体，以和 NO作为电子受体产生 N2O。此产生途径包括一系列还原反应，AOB将还原，生成NO及N2O[6]。

（2）NH2OH的生物氧化作用：在NH2OH的生物氧化过程中会产生NOH或NO等中间产物，其中的NOH是一种不稳定化合物，容易化学分解，产生 N2O和 NO[7]。这一 N2O的产生途径可能与AOB代谢不平衡有关[3]。

（3）NH2OH的化学氧化作用：NH2OH以O2及为电子受体，可以发生化学氧化反应，生成N2O[8]。但现有研究表明这一途径在污水处理过程中对N2O的贡献是十分有限的。

在一些纯培养及富集培养 AOB的系统中，AOB的有氧反硝化作用被认为是N2O产生的主要途径[2,4,9]，这一作用包括一系列还原酶催化的反应。目前，在AOB的基因组中已发现存在编码亚硝酸盐还原酶（NirK）和氧化亚氮还原酶（nor）的基因[10-14]，在欧洲亚硝化单胞菌（Nitrosomonas europaea）氧化4NH+的过程中也检测出功能性反硝化酶的存在[15-16]。已有大量研究指出在氧气受限及缺氧条件下AOB可以对及NO进行还原作用。

随着对 N2O产生机理的不断研究，一些影响N2O产生情况的因素得以确定，包括低溶解氧、的积累、水质条件的波动及反硝化过程中的电子竞争等。但是关于不同水质条件下硝化速率与N2O产生速率关系的研究则较少。本研究利用实际生活污水进行短程硝化反硝化，考察不同硝化条件下硝化速率与N2O产生速率之间的关系，并对N2O可能的产生途径进行分析，以期对生活污水处理过程中N2O的减排提供理论基础

1　试验材料与方法

1.1试验使用污泥、水质及反应器启动运行

试验用水取自北京某高校家属区实际生活污水，其水质情况见表 1。试验用活性污泥取自短程硝化反硝化母反应器。母反应器为SBR反应器，有效工作容积为10 L，采用传统的后置反硝化运行方式：进水3 min；好氧曝气4 h；缺氧搅拌2 h；沉淀30 min；排水10 min；闲置20 min，每天3周期，好氧硝化阶段曝气量约为50 L·h-1，每周期排泥 100 ml。反应器运行过程中定期对母反应器内混合液污泥浓度（MLSS）及挥发性污泥质量浓度（MLVSS）进行测定，以维持污泥浓度为 2800～3000 mg·L-1，污泥龄约为15 d。反应器运行过程中每2～3 d对污水生物处理过程中的N2O产生情况进行检测。好氧曝气过程中，间隔30 min取水样气样对系统释放的N2O及溶解态的N2O浓度进行测定，同时测定反应过程中等水质指标变化情况。系统运行情况见2.1节。

表1　试验用实际生活污水水质指标Table 1　Quality of actual domestic wastewater

1.2批次试验装置及条件

批次试验用反应器如图1所示。反应器有效体积为3 L。批次试验时，取2 L短程硝化反硝化污水处理系统处理结束后的泥水混合物，对其进行 30 min曝气以去除其中存留的可被微生物利用的碳源，然后进行下面6组试验，见表2。其中1～3组曝气反应时间为180 min，最初120 min内每15 min取样对水质指标进行检测，此后60 min每30min取样对水质指标进行检测；4～6组曝气反应时间为90 min，每10 min取样对水质指标进行检测。所有组别试验每30 min对系统中N2O的净产生量进行测定，反应过程中利用气体流量计对反应过程中的DO进行调节，使其保持稳定。试验开始前，利用0.5 mol·L-1HCl及NaHCO3溶液调节pH至相应初始条件。由于硝化反应过程会消耗系统中的碱度使pH出现小幅度的下降，反应过程中利用NaHCO3维持pH恒定。试验温度为29℃±1℃。

图1　批次试验SBR反应器Fig.1　Schematic diagram of SBR for batch tests

表2　批次试验条件Table 2　Experimental conditions applied in batch tests

1.3水质指标测定及N2O浓度计算方法

1.3.2N2O测定方法批次试验在密封性良好的SBR反应器中运行。好氧硝化过程中，每 30 min取气体收集袋中收集的气体测定N2O浓度，同时每30 min测定溶解于水中的N2O浓度[24]。

（1）气态N2O质量浓度的测定试验过程中收集到的气体利用Agilent 公司6890N型气相色谱仪测定，测样过程中选用 HP-Plot/分子筛（长度×内径×膜厚为30 m×0.53 mm×25 μm）毛细管色谱柱。气态N2O测定条件为：进样口温度110℃，炉温180℃，ECD检测器温度300℃。

（2）溶解态N2O质量浓度的测定溶解在泥水混合物中的N2O，其浓度采用顶部空间法测定。首先利用20 ml注射器取过滤后的上清液5 ml，然后向注射器中加入0.5 ml质量浓度为1000 mg·L-1的HgCl2溶液以抑制残余的少量活性污泥活性，再向注射器中加入5 ml氮气，最后将混合体系在30℃恒温振荡器中振荡30 min。此后取注射器中上部气体，以气相色谱测定N2O，根据亨利定律计算得出溶解态N2O的质量浓度，计算时所用温度与试验温度一致。

1.3.3计算方法30 min内N2O的净产量根据式（1）计算[24]

2　结果与讨论

2.1反应器运行及N2O产生情况

母反应器经过近两个月的运行后，获得稳定的短程硝化反硝化过程。每周期好氧硝化阶段结束后，体系内积累率超过90%，产生量低于2 mg·L-1。曝气阶段结束后，投加1 ml无水乙醇作为外加碳源进行反硝化反应。反应结束后，系统出水中浓度均低于1 mg·L-1。检测表明短程脱氮反应中N2O产生量约为进水氨氮的4%～8%。

图2（a）为短程生物脱氮某一典型周期内水质变化情况。从图中可以看到，虽然在好氧曝气过程中出现了微量的过曝气现象，系统中的积累率仍旧很高，并没有出现过高的积累现象，这表明经过45 d的淘洗过程后反应体系内的微生物以AOB为主，短程硝化效果较为稳定。

图2（b）为短程硝化某一典型周期内N2O的净产量变化情况。从图中可以看到，在硝化反应刚开始的最初0.5 h内几乎没有N2O产生；同时反应系统中的浓度变化幅度也很小，这主要是由于此时系统主要进行有机物的吸附与去除。此后随着的持续氧化，不断积累，N2O产量快速增长。在短程硝化反应进行1.5 h后，30 min 内N2O净产量达到最大值，为1.28 mg·L-1。此后随着浓度降低，N2O产量快速下降，当短程硝化过程完成后，尽管系统仍处在曝气阶段，曝气体系中几乎不再有N2O产生。此后的反硝化阶段，加入1ml的无水乙醇作为外加碳源以保证反硝化反应进行，在此过程中没有N2O的净产生，这主要是由于外加碳源的投加量比较充足，使得反硝化反应可以迅速有效地进行，将反硝化产生的N2O进一步快速还原为N2。

图3是不同pH、不同DO条件下氨氧化速率（AOR）和 N2O产生速率(N2OR)的变化情况。初始浓度：图3（a）、（b）为15 mg·L-1，图3（c）、（d）为30 mg·L-1。从图3（a）、（c）可以看出，在DO=0.2 mg·L-1时，不同pH条件下的AOR均处在较低水平；此后随着DO的不断提高，AOR均出现了较大幅度的增长；当 DO=0.6 mg·L-1时，AOR水平较DO=0.2 mg·L-1时提升了近1倍。但也可以看出，当DO上升至0.6 mg· L-1后，继续提高DO水平，AOR的变化幅度有了明显的减少，尤其是在起始浓度为 15 mg·L-1时，DO的继续上升对AOR的影响很小。而在DO相同时，不同的pH对AOR的影响始终不大。这主要是因为在DO较低的条件下氨氮的氧化受到了较低的DO的限制，使得在DO=0.2 mg·L-1时硝化速率较低，而且在各批次试验过程中存在一定量的氨氮未完全氧化的情况；而在 DO=0.6～1.8 mg· L-1时硝化速率则有了较大的增加，这主要是由于DO浓度不再限制氨氮的氧化，使得短程硝化过程可以较快较好地完成。本试验为了最大限度地模拟实际生活污水的处理过程，将pH设定为中性或碱性条件，研究表明亚硝酸菌（AOB）的最适宜生长pH为7.0～8.0，本试验的pH范围比较有利于短程硝化反应的进行，因而反应过程中pH对硝化速率的影响较小。

图3　不同条件下硝化速率及N2O产生速率情况Fig.3　Variations ofconversion rate and N2O production rate at different pH and DO level

图 3（b）、（d）为不同 DO、不同 pH条件下N2O产生速率（N2OR）的变化情况。从图中可以看到，相同pH条件下，当DO=0.2 mg· L-1时，N2OR的水平明显低于其他3组DO的水平，最小值仅为0.0084 mg N2O-N·(g MLVSS)-1· h-1；而在DO= 0.6 mg·L-1时，N2OR的水平均有很大提升，最大N2OR达到了1.29 mg N2O·(g MLVSS)-1·h-1。此后，DO继续升高，N2OR出现降低趋势；DO升高越多，N2OR减少越多。而当DO相同、pH不同时，中性条件比碱性条件N2OR的水平高出较多。

上述现象表明，DO及pH的变化均会对短程硝化过程中N2O的产生造成影响，其中DO是一个更为重要的因素，不同DO条件下短程硝化反应过程中的N2OR变化较大。当DO维持在0.6 mg·L-1时，不同pH情况下N2OR均处在较高水平。刘秀红等[25]研究表明：当硝化过程中 DO浓度低于 0.9 mg·L-1时， N2O的产生量迅速升高。这与本试验的部分现象一致。在或NH2OH氧化过程中，由于受到低DO的限制，为了避免在系统内过多积累，减少其对细菌造成的伤害，细菌以为电子受体，利用氧化过程中的电子将还原为N2O，这使得在DO=0.6 mg·L-1时出现N2O的较大积累。其他组别的试验中，DO浓度较高，AOB利用进行的好氧反硝化作用减弱，因此N2OR迅速下降。但当污水生物处理系统中的DO过低（本试验中为0.2 mg·L-1）时，N2O的产生也受到了较大的抑制，这与此前的研究存在较大的不同。分析其原因，主要是因为在较低的 DO条件下或 NH2OH的氧化过程受到了很大抑制，系统的产量较低，这使得 AOB利用其作为电子受体进行有氧反硝化过程减少，产生N2O的途径受到较大影响。同时，不同的pH也会对短程硝化过程中N2O的产生造成一定的影响，但对短程硝化作用的影响有限。

2.3短程硝化速率与N2O产生速率的关系

关于短程硝化过程中N2O产生速率与氧化速率关系的研究较少，此前的研究也是利用配水而非实际生活污水进行的试验。由于实际生活污水与实验室配水之间存在着一定差异，配水想要完全模拟生活污水中的所有成分是比较困难的，因此本试验以实际生活水作为试验对象，研究氧化速率与N2O产生速率之间的关系。

短程硝化过程中出现N2OR随AOR增加而先增加后减少的趋势，主要是由于在不同的条件下N2O的产生途径会出现差异。目前，研究表明N2O产生途径主要包括 AOB的有氧反硝化作用和NH2OH/NOH途径。在本试验中，当DO处于较低水平时，N2O的产生速率随AOR增加而增加，当DO=0.6 mg·L-1时N2OR达到最大值。这主要是由于在低DO水平下N2O的产生以NH2OH/NOH途径为主，过低的 DO水平造成 AOR下降，使NH2OH/NOH产生途径受到影响，进而导致 N2OR处于较低水平；而此后随DO水平的提高AOR恢复到较高水平，NH2OH/NOH产生速率得到恢复，此时的AOR与N2OR均得到了提高。Hynes等[27]对纯培养欧洲亚硝化单胞菌的研究表明，在pH为 8.5的有氧条件下AOB达到最大的及N2O产生活性，此时N2O产生的最主要来源是NOH的分解作用。这与本试验所得的结论一致。

当短程硝化过程中DO处于较高水平时，AOR的变化较为平缓，而N2OR则随DO提高出现了不同程度的下降。在众多关于AOB的混合培养、富集培养及纯培养研究中，AOB的有氧反硝化作用被认为是硝化过程中N2O产生的一个主要途径[14,28-29]。Ostrom等[30]利用同位素标记法发现NH2OH氧化过程产生的N2O只是硝化过程中相对较小的一部分，这表明AOB的反硝化途径是N2O产生的主要途径。在本试验中，当DO的水平较低时AOR的水平也较低，短程硝化反应受到较大抑制，积累量较低，此时AOB的有氧反硝化作用因为电子受体较少而不能顺利进行，N2O的产生以NH2OH氧化过程为主。当DO提高至0.6 mg·L-1时，短程硝化过程中AOR有了较大的提升，此时无论是NH2OH氧化、NOH分解还是AOB的还原作用均对N2O的产生做出贡献，使得此时的N2OR较大；当DO继续提高时，过高的DO对AOB的异构还原酶产生抑制作用，影响了AOB对的利用，减弱了AOB的有氧反硝化作用，使得N2O的产生量减少，而此时的AOR仍处于较高水平。此外，的存在对 N2O的产生有重要作用，当反应体系中浓度逐渐趋于0时短程硝化过程近于完成，N2O的产生速率急剧下降，这与2.1节中对短程硝化反硝化长期监测过程中N2O产生的情况一致。

3　结　论

图 4　不同条件下氧化及N2O产生速率Fig.4　Variations ofcoversion rate and N2O production rate at different conditions

（1）短程硝化过程中，当pH相同时，硝化速率（AOR）随DO增加而增加，N2O的产生速率（N2OR）则随DO提高出现先增加后减少的趋势；当DO相同而pH不同时，N2OR在中性条件下明显高于碱性条件。

（2）不同pH、不同DO条件下，短程硝化过程中，AOR与N2OR存在一定的关系，但并不是单纯的正相关；AOR的提升会引起N2OR的增大，但较高的AOR水平不一定对应较高的N2O产生量。

（3）N2OR的变化主要是由于N2O产生途径不同造成的。在 DO浓度较低时，N2O的产生以NH2OH/NOH途径为主，AOR提高会增加N2OR；当DO处于高水平时，N2O的产生途径以AOB的有氧反硝化为主，此时的AOR虽较高，但由于DO 对AOB还原作用的抑制，N2O产量减少。

（4）在实际污水处理过程中，在维持硝化速率处于高水平时，应注意对DO和pH的适当调节，以达到减少N2O产生的目的。在短程硝化反应启动及恢复过程中，应注意硝化速率与N2O产生速率的变化，及时调整运行条件，减少温室气体的产生。

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Relationship between N2O production rate and ammonia oxidation rate during nitritation process

LIU Yue, LI Pengzhang, PENG Yongzhen
(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Nitrous oxide (N2O) is one of the three main greenhouse gases (CO2, CH4, N2O), about 265 times more effective than carbon dioxide (CO2), and it may also destruct the ozone layer. In wastewater biological nitrogen removal process, autotrophic nitrification has been thought to be the major source of N2O production. In this study, by testing the production of N2O under different conditions, the relationship between N2O production rate and ammonia oxidation rate during nitritation process was investigated in a laboratory batch-scale system with activated sludge for treating domestic wastewater. The experimental data indicated that the ammonia oxidation rate (AOR) increased with higher DO while N2O production rate (N2OR) increased first then decreased. Besides the AOR and N2OR were by varying the initial ammoniumconcentration in batch experiments. The max N2OR was 1.29 mg N2O·(g MLVSS)-1·h-1when DO was 0.6 mg·L-1. At low DO level, the increase of AOR would promote the N2OR. On the other hand, higher AOR might not produce more N2O when DO was high. There were different pathways of N2O production under various conditions which led to the change of N2OR.When DO was low, N2O was mainly produced by nitrosyl radical (NOH), while increasing AOR promoted the N2OR formation. However, nitrifier denitrification by AOB was the main way of producing N2O at high DO level. This pathway might be inhibited by high DO, and thus even there was high AOR, the net production of N2O was still less. In addition, the existence ofwas very important to N2O production too.

date: 2015-04-10.

Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn

supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013).

nitritation process; ammonia oxidation rate; N2O production rate; greenhouse gas; environment; numerical analysis

10.11949/j.issn.0438-1157.20150443

X 703

A

0438—1157（2015）11—4652—09

2015-04-10收到初稿，2015-07-25收到修改稿。

联系人：彭永臻。第一作者：刘越（1990—），女，硕士研究生。

国家自然科学基金项目（51478013）；北京市委资助项目。